A2/O-BCO系統中碳源類型對反硝化除磷及菌群結構的影響

范亞駿,張 淼,季俊杰,程吉林,吳啟超,何成達*

A2/O-BCO系統中碳源類型對反硝化除磷及菌群結構的影響

范亞駿1,張 淼2,季俊杰2,程吉林1,吳啟超3,何成達2*

(1.揚州大學水利科學與工程學院,江蘇 揚州 225127；2.揚州大學環境科學與工程學院,江蘇 揚州 225127；3.揚州工業職業技術學院,江蘇 揚州 225127)

采用厭氧/缺氧/好氧-生物接觸氧化(A2/O - BCO)工藝處理低碳氮(C/N)比污水,考察單因素碳源(階段I:乙酸鈉;階段II:乙酸鈉+丙酸鈉;階段III:丙酸鈉)對有機物去除以及同步脫氮除磷的影響,并重點探究乙酸鈉、丙酸鈉混合碳源條件下內碳源(PHA、Gly)的轉化利用以及反硝化除磷(DPR)機理,同時通過高通量測序對比了不同階段微生物菌群結構的演變規律.結果表明:混合碳源提高了有機物、氮、磷的同步去除效率,厭氧段內碳源轉化量為226mg/h,釋磷量高達30.58mg/L,DPR效率穩定在90%以上;批次試驗表明反硝化聚磷菌(DPAOs)占聚磷菌(PAOs)的比例為72.42%,基本實現了DPAOs的富集;高通量測序結果表明混合碳源更有利于形成獨特的OTUs菌群,PAOs(包括和)和DPAOs (包括和)總量高達29.13%(>16.18%(階段III)>14.34%(階段I)),有效促進了碳源的高效利用以及反硝化除磷效率;BCO反應器中氨氧化菌(AOB,包括和)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB,以為主)總量從3.89%(N1)增加到23.09%(N2)、37.23%(N3),為反硝化除磷提供充足的電子受體;此外,建立了基于碳源高效利用的運行調控策略,以期為A2/O - BCO工藝的推廣應用提供理論參考.

A2/O - BCO工藝；碳源類型；反硝化除磷；內碳源轉化；高通量測序

氮、磷是引起水體污染的主要元素,也是導致水體富營養化的主要原因[1].目前,城市污水廠主要采用傳統生物脫氮除磷技術,其中硝化菌長污泥齡與聚磷菌短污泥齡的矛盾一定程度上限制了同步脫氮除磷效果[2];此外,實際生活污水主要特征是進水碳氮比(C/N)低,因此碳源不足再一次導致同步脫氮除磷效率難于提高.近年來,污水處理工藝經過不斷的發展與演變,雙污泥反硝化除磷系統應運而生,通過反硝化除磷(DPR)技術特有的“一碳兩用”的方式緩解反硝化、除磷過程對碳源的需求矛盾[3-4],通過將硝化菌和聚磷菌分開培養的方法,有效解決了污泥齡的矛盾,被視為高效率、低能耗、可持續的污水處理技術.

本研究所采用的A2/O-生物接觸氧化(A2/O- BCO)[3]正是一種新型改良雙污泥反硝化除磷工藝,已成功從實驗室小試研究推廣到中試規模驗證[5].碳是微生物細胞結構組成與生長代謝的基本元素,碳源作為一種能量載體參與脫氮除磷過程[6],是影響工藝運行的重要因素之一.目前,針對乙酸鹽或丙酸鹽為單一基質進行反硝化除磷的研究較多,而將乙酸鈉、丙酸鈉作為混合基質的研究較少,且兩者對反硝化除磷效果的影響也存在爭議,如Oehmen等[7]認為與乙酸鈉相比,丙酸鈉更有利于反硝化除磷和聚磷菌(PAOs)富集;Pijuan等[8]認為乙酸鈉作為最容易利用的碳源組分,有利于提高反硝化除磷潛力和反硝化除磷系統的穩定性;而鮑林林等[9]發現以乙酸鈉、丙酸鈉為碳源的反硝化除磷系統長期運行效果差別不大.因此,對于A2/O-BCO系統而言,何種碳源為最優碳源尚無定論,且碳源利用對A2/O-BCO系統反硝化除磷的影響機制還需進一步探究.

作為污水中最常見的兩種碳源類型,乙酸鈉、丙酸鈉與反硝化除磷特性和微生物菌群結構的研究對實際低C/N比污水的運行具有重要的指導意義.考慮到實際生活污水水質的復雜性和水量的波動性,本研究采用人工配水,重點考察單因素碳源(乙酸鈉、乙酸鈉+丙酸鈉(等比例混合)、丙酸鈉)對A2/O-BCO系統反硝化除磷的影響,通過批次試驗分析內碳源轉化利用特性和反硝化除磷機理,并結合高通量測序對比微生物菌群結構演變規律,采用宏觀對比和微觀機理相結合,為加快A2/O-BCO工藝的推廣應用提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 試驗水質及接種污泥

為了保證相對穩定的進水水質,試驗用水為人工配制的低C/N比模擬生活污水,平均C/N比為4.30,平均C/P比為46.58,具體水質特征見表1.此外,為了滿足微生物的生長增殖,投加微量元素如下:MgSO4·7H2O 0.45mg/L, FeCl3·6H2O 1.95mg/L, Na2MoO41.05mg/L, ZnSO4·2H2O 0.3mg/L, CuSO40.3mg/L, CoCl2·6H2O 0.3mg/L, CaCl2·2H2O 0.3mg/ L.A2/O反應器接種污泥取自揚州六圩污水處理廠沉淀池污泥,MLSS在4000mg/L左右,污泥沉降性較好且脫氮除磷性能穩定.

表1 A2/O - BCO系統進水水質特性

1.2 A2/O-BCO反應器

本實驗采用的A2/O - BCO系統由原水水箱、A2/O反應器、中間沉淀池、中間水箱、BCO反應器以及沉淀區順序連接而成,其中主體反應器材質均為有機玻璃,工藝流程見圖1.A2/O反應器有效容積24.5L,均分為7個格室,依次為厭氧區、缺氧區和好氧區(容積分配比1:5:1);進水流量48L/d,總水力停留時間12h; 厭氧區和缺氧區設有攪拌,好氧區僅占A2/O總容積的1/7,停留時間較短,溶解氧1.0～ 1.5mg/L,吸磷的同時吹脫反硝化產生的氮氣,反應器平均污泥濃度(MLSS)為2500～3000mg/L,污泥齡為(10±2) d[10].

A2/O反應器出水進入中間沉淀池實現泥水分離,中間沉淀池有效容積15L,沉淀污泥回流到A2/O反應器的厭氧區,污泥回流比為100%.中間沉淀池的上清液經中間提升泵進入BCO反應器,總有效容積10.5L,通過3格串聯(記為N1、N2、N3)逐步實現氨氮氧化.為了實現NH4+、微生物、氧氣三者的充分接觸,本試驗選擇孔隙率大、比表面積高、密度接近于水且掛膜速度快的聚丙烯懸浮填料(尺寸:5mm×3mm;密度:960～1000kg/m3;孔隙率:98%;比表面積:1500m2/m3)[11];填充率為45%左右以確保所有填料處于流化狀態[12],進而提高傳質效果;3格溶解氧(DO)為3.0～4.0mg/L,總氣量為0.18～0.20m3/h,生物膜平均MLSS為1200～1500mg/L,硝化液經沉淀區回流到A2/O反應器的缺氧區為反硝化除磷提供電子受體,硝化液回流比400%.

圖1 A2/O - BCO工藝裝置示意

1.3 試驗方案

A2/O-BCO連續流系統運行方案:試驗采用連續進水運行120d,根據投加碳源類型的不同,將試驗分為3個階段:階段I(1～40d),乙酸鈉為碳源;階段II (41～80d),乙酸鈉、丙酸鈉等比例混合;階段III(81～ 120d),丙酸鈉為碳源.試驗期間水溫在23～26℃范圍內波動,污泥回流比、硝化液回流比、A2/O容積分配比、水力停留時間等運行參數(見1.2)均保持恒定.

厭氧-缺氧/好氧批次試驗運行方案[13]:取一定量A2/O反應器好氧末污泥,采用轉速3000r/min離心10min,再用去離子水沖洗3次,消除COD以及其他物質對實驗的影響,隨后將污泥置于有效容積為2L的密閉容器,加水定容使MLSS濃度在3000mg/L左右.試驗用水仍為人工配水,碳源類型與連續流系統一致,初始COD濃度300mg/L左右,置于磁力攪拌器上進行厭氧攪拌(120min),消耗外碳源的同時完成磷釋放;厭氧結束將混合液等分為2份,分別進行缺氧、好氧反應(210min),其中缺氧階段通過投加NaNO3保證初始NO3--N濃度為25mg/L,好氧階段DO濃度為3.0 ～ 4.0mg/L,每隔一定的時間取樣,測定水樣中COD、PO43--P、NO3--N、NO2--N以及泥樣中聚羥基脂肪酸酯(PHA)、糖原(Gly)等相關指標.

1.4 檢測分析方法

COD測定采用COD快速消解儀(北京連華科技);PO43--P、NO3--N、NO2--N等采用標準方法[14]測定;DO濃度測定采用便攜式溶氧儀(HQ30D型,美國哈希);污泥樣品(接種污泥記為D0,階段I記為D40,階段II記為D80,階段III記為D120)和生物膜樣品(N1、N2、N3,階段II末80d取樣)采用真空冷凍干燥機(FD-1A-50型)進行預處理,然后送至上海美吉生物醫藥科技有限公司進行高通量測序(SRP223205).

1.5 分析計算方法

A2/O反應器厭氧區內碳源轉化率(CODINTRA)計算方法[15]如下式:

CODINTRA=[(CODIN,AN+ CODW-2CODEF,AN)-1.71

(NO2-,IN,AN- NO2-,EF,AN) - 2.86(NO3-,IN,AN-

NO3-,EF,AN)] (1)

(CODINTRA) = CODINTRA/(CODIN,AN–

CODEF,AN)×100% (2)

式中:CODINTRA——A2/O厭氧內碳源轉化量, mg/h;——進水流量, L/h;CODIN,AN、CODEF,AN——A2/O厭氧進水、出水COD濃度, mg/L;NO2,-IN,AN、NO2-,EF,AN——A2/O厭氧進水、出水NO2--N濃度, mg/L;NO3-,IN,AN、NO3-,EF,AN——A2/O厭氧進水、出水NO3--N濃度, mg/L;CODW——回流污泥COD濃度, mg/L.

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BCO反應器中同步硝化反硝化(SND)氮損失計算方法[16]如下式:

SNDBCO= (1 - (ΔNO3-,BCO–ΔNO2-,BCO)/

ΔNH4+,BCO)×100% (3)

式中:SNDBCO——BCO反應器中的氮損失率, %; ΔNO3-,BCO——BCO反應器中NO3--N的變化量, mg/L;ΔNO2-,BCO——BCO反應器中NO2--N的變化量, mg/L;ΔNH4+,BCO——BCO反應器中NH4+-N的變化量, mg/L.

A2/O反應器反硝化除磷效率((DPR))計算方法如下式:

(DPR)=(2×PO43-,AN+3×PO43-,EF-5×PO43-,EF,A)/

(2×PO43-,AN+ 3×PO43-,EF- 5×PO43-,EF,O) ×100% (4)

式中:PO43-,AN——A2/O厭氧出水PO43--P濃度, mg/L; PO43-,EF——BCO反應器最終出水PO43--P濃度, mg/L; PO43-,EF,A——A2/O缺氧末出水PO43--P濃度, mg/L; PO43-,EF,O——A2/O好氧末出水PO43--P濃度, mg/L

2 結果與討論

2.1 各階段C、N、P去除效果分析

如圖2A所示,在A2/O - BCO系統中,COD的去除主要發生在厭氧區,各階段厭氧區平均出水COD濃度分別為98.15, 40.03和68.82mg/L,其中階段I厭氧出水濃度最高,是階段II的2.45倍.由于進水中幾乎不存在NO2--N和NO3--N,CODINTRA效率高達93.44% ～ 98%,與He等[17]采用的SNADPR (同步硝化內源反硝化除磷)工藝(87.46% ～ 98.56%)較為接近,但遠高于Zhao等[15]采用的SBR工藝(71.2%),這表明系統中較高的內碳源轉化率可為反硝化除磷過程提供充足的電子供體.此外,當進水碳源為乙酸鈉、丙酸鈉的混合碳源時(階段II),內碳源轉化量相對較高,平均值在226mg/h,高于單一碳源乙酸(階段I, 152mg/h)和丙酸(階段III, 198mg/h),這與文獻[18-19]的結果類似,同時也表明碳源種類與內碳源的轉化息息相關.因此,階段II 中A2/O反應器厭氧段與最終出水COD濃度相差不大,不僅實現了碳源的高效利用而且為BCO反應器中自養型硝化菌的富集提供了有利條件[20].

A:COD和CODINTRA; B: PO43--P; C: NH4+-N、NO3--N、NO2--N和SND; D:TN、PO43--P去除率和DPR

與內碳源轉化的變化趨勢相似,如圖2B所示,階段I中平均厭氧釋磷量為9.27mg/L,階段II厭氧釋磷量急劇上升,最高值為30.58mg/L;階段III釋磷量呈下降趨勢,平均值為13.55mg/L.就整個試驗過程而言,除磷效果并不理想,其中60～80d平均去除率為92.14%,出水PO43--P濃度穩定低于0.5mg/L,其余時段出水PO43--P濃度大都在2～3mg/L,去除率僅為50%.猜測其主要原因如下:①系統中存在其他異養菌群,如反硝化聚糖菌(DGAOs),可以利用降解Gly產生的能量及還原力吸收有機物但不釋磷[21],容易出現厭氧段內碳源轉化量大但釋磷量卻很少的現象.②碳源類型會直接影響內碳源的種類(如PHB、PHV等),PO43--P的釋放主要受PHB轉化的影響,而除磷效率主要依賴于PHV的合成與降解,研究表明投加適當的丙酸鈉有利于PHV的合成,進而提高磷的去除效果[22-24];③電子受體不足導致缺氧吸磷不充分.

A2/O - BCO是一個雙污泥系統,氨氮的氧化主要在BCO中進行,由于A2/O反應器對碳源的高效利用使得進入到BCO的有機物幾乎為難降解有機物,且硝化過程的實現主要通過化能自養型微生物[12],因此NH4+-N去除效果幾乎不受碳源類型的影響.如圖2C所示,出水NH4+-N濃度均低于5mg/L,穩定達一級A排放標準,且出水中以NO3--N為主,幾乎無NO2--N產生.值得一提的是,3個階段,BCO反應器出現了不同程度的氮損失,盡管SND效率波動范圍較大(10%～80%),但表明了SND現象的存在,一方面隨著生物膜厚的變化,生物膜內產生溶解氧梯度,形成了局部缺氧區[25];另一方面可能由于BCO反應器中沒能達到完全混合狀態,易受曝氣量[26]、基質濃度[27]等多種因素的干擾,具體原因還需進一步探討.

除此之外,結合圖2C中NO3--N變化和圖2D中反硝化除磷效率可知,硝化液中較高的NO3--N濃度有利于提高反硝化除磷效果,階段II中60～80d, DPR效率穩定在90%以上,這一現象再次表明電子受體濃度會直接影響反硝化除磷效果.盡管如此,TN、PO43--P去除率呈現出此消彼長的規律,尤其在階段III, TN去除率維持在80%左右,但PO43--P去除率不超過60%.一方面是反硝化除磷過程還伴隨著外源反硝化的發生,與內源反硝化相比,外源反硝化速率更快[28],導致TN去除率相對更穩定;另一方面,反硝化除磷效率與內碳源轉化、釋磷量密切相關,階段III中較少的內碳源轉化量(圖2A)導致反硝化除磷動力不足,但剩余的有機物促進了外源反硝化,致使較低的出水NO3--N濃度(圖2C)和較穩定的TN去除率(圖2D).

2.2 反硝化除磷機理分析

為了更深入地分析反硝化除磷機理,在階段II,取運行80d的活性污泥進行厭氧/缺氧-好氧批次實驗,分析典型周期內氮、磷、胞內和胞外碳源的變化.厭氧段,聚磷菌分解體內的ATP和聚磷酸鹽,釋放無機磷,同時攝取污水中的有機物,利用NADH2和產生的能量合成PHA儲存于細胞體內[29].如圖3所示,COD濃度在30min內從316.14mg/L變成192.60mg/L,COD被快速消耗的同時伴隨著磷酸鹽的釋放, PO43--P濃度從0.2mg/L上升到12.68mg/L,占整個厭氧階段總釋磷量的52.83%;厭氧結束時(120min),COD濃度降為52.67mg/L,PO43--P濃度達到24.02mg/L.厭氧前30min為快速釋磷階段,釋磷速率為25.26mg PO43--P/h,厭氧后60min(30 ～ 90min)為慢速釋磷階段,釋磷速率僅為11.34mg PO43--P/h.圖3A中PHA含量從49.68mgCOD/gVSS增加到97.25mgCOD/gVSS,Gly從158.25mgCOD/gVSS減少為128.84mgCOD/gVSS,其中前30min PHA增長量為23.15mgCOD/gVSS,Gly減小量為23.23mgCOD/gVSS,PHA、Gly與COD、PO43--P的變化規律具有一致性.

A: COD、PHA和Gly; B: PO43--P、NO3--N和NO2--N

缺氧段和好氧段,聚磷菌不斷氧化分解體內存儲的PHA并釋放能量,將污水中的無機磷攝入體中,一部分合成ATP,一部分合成聚磷酸鹽存于細胞內.兩者除磷機理類似,不同的是前者的電子受體為硝酸鹽,后者為氧氣[30].反應時間150min時,缺氧段和好氧段PHA的消耗量分別為55.80和70.29mgCOD/ gVSS,殘留PO43--P濃度分別為4.68和0.06mg/L.相比之下,缺氧過程出水PO43--P濃度相對較高.結合NO3--N的變化規律可知,在反應時間270min,電子受體硝酸鹽已經基本消耗完,存儲于反硝化聚磷菌(DPAOs)細胞內的PHA由于缺乏電子受體而不能繼續氧化,導致缺氧吸磷停止.李勇智等[31]在試驗中也有相似現象,當投加硝酸鹽氮濃度為30mg/L時,缺氧出水PO43--P濃度偏高.再一次表明階段III中,導致除磷效果不理想的一個重要原因可能是電子受體硝酸鹽氮的缺乏.根據Wachtmeister等[13]推薦的方法得出DPAOs占PAOs的比例約72.42%,與前期的研究結論(73.80%)較為接近[3],但遠高于接種污泥的13.26%,表明系統經過長期運行,已基本實現了功能菌的富集.

此外,缺氧反硝化除磷過程還出現了NO2--N積累的現象(圖3B),在反應時間200min,NO2--N濃度達到峰值7.8mg/L,在隨后70min內被逐步反硝化.研究表明,DPAOs依次攝取不同類型的PHA,其中PHB的降解速率比PHV的降解速率更快[32],即PHB攝取先于PHV;但PHV與氮和磷的生物降解更相關,由于PHV的降解速率受限,出現了短暫的亞硝酸鹽積累.因此,有關碳源類型對內碳源種類的影響還有待深入研究.

2.3 碳源類型對微生物結構的影響

2.3.1 微生物多樣性分析 表2對比了不同碳源類型條件下,微生物的物種豐富度和多樣性.7個樣品(4個污泥樣品和3個生物膜樣品)檢索到的序列數在32923～57737范圍內波動,將有效序列在97%的相似性類聚,獲得了454～1151個OTUs;所有樣品的覆蓋度(coverage)都在99%以上,表明所取樣品具有足夠的取樣深度[33],可反映微生物的真實情況.整體上,相對于接種污泥D0而言,3個污泥樣品的OTUs、Ace和Chao指數均有明顯下降,表明隨著碳源類型的改變,細菌群落的多樣性下降;而shannon和simpson指數的變化表明物種的豐富度下降,意味著碳源類型對微生物菌群結構有較為明顯的影響.N1～N3樣品為BCO反應器中的生物膜,由于只進行硝化反應,功能單一且針對性強,此階段多為難降解有機物,不易被微生物所利用,因而微生物的多樣性以及豐富度較A2/O污泥而言低得多,該現象與前期研究較為相似[34].

表2 微生物菌群豐富度和多樣性

圖4 Venn圖

Fig.4 Venn diagram

A:活性污泥樣品; B:生物膜樣品

圖4A顯示4個污泥樣品共有的OTUs數為408,而D40、D80、D120單獨所有的OTUs數從接種污泥D0時的100降為40、92、20,意味著階段II具有獨特功能的微生物種類更為多樣,初步驗證了圖2中混合碳源在污染物去除性能上的優越性.類似地,圖4B顯示的BCO樣品中,N1所獨有的OTUs數高達172,遠遠高于N2(21)、N3(52),這是因為N1進水水質最為復雜,微生物菌群種類較多,而N1到N3推流過程中,功能菌群被不斷篩選和淘洗[35],但整體上N1、N2、N3都具有獨特的OTUs,初步表明各階段含有特定菌群且具有不同的處理功能.

2.3.2 功能菌群結構分析 圖5分別從門和屬水平上對污泥、生物膜樣品的微生物菌群結構和功能菌演變規律進行了對比分析.在污泥樣品中(圖5A),Proteobacteria(21.92%～42.62%)、Chloroflexi (15.95%～26.61%)和Bacteroidetes(2.12%～21.97%)是最主要的三大門,已被廣泛證實含有PAOs和DPAOs[10];Actinobacteria、Saccharibacteria進行有機物降解、反硝化[36],總量從24.20%(D0)降至21.00% (D40)、3.96% (D80)、4.20%(D120),證實了碳源類型對COD去除以及內碳源轉化的內在影響(圖2(A)); Parcubacteria在厭氧/缺氧代謝過程可利用NO3-代替O2作為電子受體[37],在階段II占據14.96%的比例(階段I占0.6%,階段II占3.65%),有效促進了DPR性能的提升(圖2D);此外,階段II中與Bacteroidetes同門的Chlorobi占6.11%,遠高于其他樣品(0 ～ 1%).

圖5 微生物菌群分布

A、B:門水平; C、D:屬水平

在屬水平上(圖5C), PAOs中(屬于Proteobacteria)從0.39%(D0)升高至8.49%(D40)、18.72%(D80),但在階段III(120d)下降到10.23%,同樣屬于PAOs的[38]從1.06%增加到1.35%～2.98%.階段II,乙酸鈉、丙酸鈉共存時,屬于DPAOs的(4.78%)、(3.27%)[39]達到峰值;由于反硝化除磷效果的增強,、、、這4類菌群總量分別占14.34%(D40)、29.13%(D80)和16.18%(D120),而接種污泥中僅占1.70%.然而,、作為GAOs中2大優勢菌屬[40],其總量從1.85%(D0)增加到5.27%(D40)、20.28%(D80)、27.98%(D120).導致上述菌群分布變化的主要原因在于PAOs和GAOs對乙酸、丙酸的不同親和力以及對電子受體、電子供體的不同響應規律[41].PAOs可同時利用乙酸、丙酸來還原NO3-和NO2-,而GAOs特別是通常更容易利用丙酸來還原NO3-[42],換言之,丙酸的存在提高了GAOs在DPR過程的競爭優勢,促進了功能菌群的多樣性和系統運行的穩定性(圖2).而碳源類型導致的不同電子供體PHB、PHV,直接影響內碳源轉化的化學計量參數和氮、磷生物降解特性[10],進而改變了DPR過程功能菌演變.

此外,與接種污泥相比,階段I ～ III中包括(0.25%～2.39%)、(1.39%～ 3.03%)、(0.07%～0.19%)、(0.02% ～0.05%)等在內的普通異養菌(OHOs)含量均有所降低,表明外源反硝化作用受到了抑制;而在顆粒污泥形成過程中發揮重要作用的絲狀菌屬、[2],分別從1.13%、0.94%增加至1.49%～11.87%、2.98%～4.31%.此外,由于A2/O反應器不進行硝化,AOB(包括和)含量從4.03%降至0.83%(D40)、0.33%(D80)、0.25%(D120),而NOB(以為主)從3.01%下降至0.10%～0.48%,表明硝化菌已被逐步淘洗出去.

如圖5B所示,BCO反應器中檢測到Proteobacteria占77.60%～81.79%,負責硝化的Planctomycetes、Nitrospira[43]總量從2.70% (N1)增加至11.70% (N2)和21.91%(N3);由于從N1到N3過程COD含量逐漸減小,具有分解代謝有機物功能的Actinobacteria(屬于絲狀菌)[44]從4.67%下降到2.97%,2.28%;其他3種門Chloroflexi(1.61%～ 2.78%)、Bacteroidetes(1.66%～3.65%)、Chlamydiae (1.25%～2.31%)含量相近.在屬水平上(圖5D),、兩種典型的AOB菌屬從2.33%(N1)增加到16.03%(N2)、21.80% (N3),而作為NOB菌屬從1.56%(N1)增加到7.06%(N2)、15.43%(N3).由于三段串聯的運行模式,AOB、NOB總量從3.89%增加到23.09%、37.23%,遠遠高于某中試硝化MBBR中AOB(6.5%～7.0%)和NOB(2.3%～3.8%)的相對豐度[45].然而,盡管進入BCO反應器的COD濃度不高(圖2A),OHOs仍然占據了較大比例,如與反硝化相關的[46]在N1中占40.14%,N2和N3分別下降至12.22%和2.65%;作為生物膜附著骨架的、,百分比含量在0.74%～1.05%、6.78%～ 8.03%范圍內波動.此外,具有一定同步硝化反硝化能力的[47]菌屬占0.84%～2.19%,與BCO反應器中存在氮損失的現象相吻合(圖2C).門、屬水平上菌群結構的巨大差異表明A2/O- BCO系統實現了功能菌群的分離,體現了雙污泥系統的本質.

2.4 基于碳源高效利用的運行調控策略

總體而言,A2/O-BCO系統基于反硝化除磷可以實現碳源的高效利用,尤其是采用混合碳源時(階段II),在污染物去除、內碳源轉化利用以及微生物菌群結構方面具有明顯的優勢,為污水處理廠的運行和管理提供了一種可靠的運行控制策略.一方面,根據PAOs-GAOs競爭理論,與單一碳源相比,混合碳源更有利于DPR系統穩定性和微生物多樣性;另一方面,碳源類型決定了內碳源的組成和轉化(包括PHA和Gly),尤其是PHA類型與污染物性能密切相關,乙酸鈉-丙酸鈉共存促進了PHB和PHV的平衡,并加速了功能菌富集.

據報道,實際污水處理廠進水中乙酸、丙酸組分占原水總量的49%～71%和24%～33%[48],因此,本研究對污水廠的碳源高效利用及外碳源投加具有重要的參考價值:①碳源類型會影響污染物去除效果,當然有機物濃度也不容忽視[10];②內碳源轉化利用有助于深入理解污染物代謝途徑和反硝化除磷機理,這也為其他反硝化除磷系統的機理分析提供了參考;③雖然PAOs和GAOs是反硝化除磷過程的兩大主要競爭菌群,但某些特殊菌屬(如、、、等)對系統的穩定運行發揮重要作用.當然,考慮到實際污水的復雜性和多變性,為了更好地應用于工程實踐,需要在經濟運行(如碳源、曝氣能耗和污泥產量)的前提下[49],對實際生活污水處理過程中碳源的高效利用進行長期優化.

除此之外,A2/O-BCO系統還存在諸多不足:①缺氧段反硝化除磷效果需進一步強化,其中電子受體不足的問題亟待解決,而解決這一問題的關鍵在于保證BCO反應器穩定高效的硝化效果,進而通過硝化液回流比的優化為缺氧區提供充足的硝化液;②BCO反應器出水的NO--N濃度偏高,一方面可在反應器之后增加尾水處理,確保出水TN的高標準排放,另一方面可強化短程硝化,實現短程反硝化除磷耦合技術,更大程度上節省碳源和曝氣量.

3 結論

3.1 A2/O - BCO系統中碳源類型對厭氧段內碳源轉化的影響較為顯著,但BCO反應器的硝化效果幾乎不受碳源影響;反硝化除磷過程氮和磷的去除效果呈現此消彼長的趨勢,且當乙酸鈉、丙酸鈉等比例混合時,C、N、P達到最優的處理效果.

3.2 反硝化除磷批次試驗表明,階段II中DPAOs占PAOs的比例為72.42%,基本實現了DPAOs的富集,內碳源PHA、Gly與COD、PO43--P的變化規律呈現一致性,而電子受體不足是反硝化除磷效果不理想的一個重要因素.

3.3 與接種污泥相比,3個污泥樣品的菌群結構多樣性和豐富度均有所下降,而D80特有的菌群OTUs數最多;BCO反應器3個生物膜樣品的多樣性和豐富度比污泥樣品低,但3個格室在推流過程中均呈現出特有的OTUs菌群.

3.4 污泥和生物膜樣品在門、屬水平上均呈現巨大差異,表明A2/O - BCO系統實現了功能菌群的分離,其中A2/O反應器中Accumulibacter、Acinetobacter、Dechloromonas、Pseudomonas等大量富集,是反硝化除磷效果較好的重要原因;BCO反應器中Nitrosomonas、Nitrosomonadaceae、Nitrospira是進行硝化的主要功能菌群,而反硝化菌Thermomonas、Anaerolineaceae、Zoogloea、Pseudomonas等的存在促進了氮損失.

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Effect of carbon source types on denitrifying phosphorus removal and microbial community in the A2/O - BCO process.

FAN Ya-jun1, ZHANG Miao2, JI Jun-jie2, CHENG Ji-lin1, WU Qi-chao3, HE Cheng-da2*

(1.College of Hydraulic Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China；2.College of Environmental Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China；3.Yangzhou Polytechnic Institute, Yangzhou 225127, China)., 2022,42(1)：172～182

The anaerobic/anoxic/aerobic-biological contact oxidation (A2/O-BCO) process was used (1) to treat low carbon/nitrogen ratio (C/N) wastewater, (2) to monitor the effect of single factor of carbon source (Phase I: sodium acetate; Phase II: Sodium acetate + sodium propionate; Phase III: sodium propionate) on organic matter, and (3) to investigate the simultaneous nitrogen and phosphorus removals were investigated. The research explored the transformation and utilization of internal carbon sources (PHA and Gly) and the mechanism of denitrifying phosphorus removal (DPR) under the mixed carbon source conditions of sodium acetate and sodium propionate. Meanwhile, the evolution rules of microbial community structure at different phases were compared through high-throughput sequencing. The results showed that the mixed carbon source improved the simultaneous removal efficiency of organic matter, nitrogen and phosphorus, and the transformation amount of internal carbon source was 226mg/h with the phosphorus release amount of 30.58mg/L in the anaerobic section, and the DPR efficiency was above 90%. The batch test showed that the proportion of denitrifying phosphorous accumulating bacteria (DPAOs) to phosphorous accumulating bacteria (PAOs) was 72.42%, which basically realized the enrichment of DPAOs. The results of high-throughput sequencing showed that the mixed carbon sources were more conducive to the formation of unique OTUsbacterial genus, and the total amount of PAOs (includingand) and DPAOs (includingand) was up to 29.13%(>16.18%(Phase III)>14.34%(Phase I)), thus efficiently promoting the utilization of carbon source and efficiently denitrifying phosphorus removal. In the BCO reactor, the total amount of ammonia-oxidizing bacteria (AOB, includingand) and nitrite-oxidizing bacteria (NOB, mainly) increased from 3.89%(N1) to 23.09%(N2) and 37.23%(N3), which provided sufficient electron receptors for denitrifying phosphorus removal. In addition, the operation regulation strategy based on the efficient utilization of carbon source was established, in order to provide theoretical reference for the application of A2/O-BCO process.

A2/O-BCO process；carbon source type；denitrifying phosphorus removal；internal carbon source transformation；high-throughput sequencing

X703.5

A

1000-6923(2022)01-0172-11

范亞駿(1990-),男,江蘇靖江人,揚州大學博士研究生,主要從事水污染控制方向.發表論文4篇.

2021-06-15

國家自然科學基金資助項目(51808482);博士后科學基金資助面上項目(2018M632392);江蘇省水環境保護技術與裝備工程實驗室開放課題(W1904)

* 責任作者, 教授, hcd@yzu.edu.cn